摘要：研究采用鎂鋁層狀雙（氫）氧化物（MgAl-LDH）及其焙燒產(chǎn)物（MgAl-LDO）去除水溶液中的亞鐵氰離子（[Fe（CN）?]4）。采用共沉淀法制備了不同CO?-、Cl-插層濃度的MgAl-LDH，并通過(guò)焙燒法制備了不同的MgAl-LDO。探究了LDH及LDO對(duì)[Fe（CN）?]?的吸附性能。結(jié)果表明：LDH具有較快的吸附速率，可在20 min內(nèi)實(shí)現(xiàn)吸附平衡；LDO具有較高的吸附容量，最高為234.4 mg/g;在pH值為7～12時(shí)，吸附劑對(duì)[Fe（CN）?]?-均有較好的吸附效果；在含有高濃度SO2及SCN-溶液中，吸附劑能實(shí)現(xiàn)[Fe（CN）?]4-的選擇性吸附。對(duì)反應(yīng)機(jī)理的分析表明：在LDH的插層陰離子中，只有Cl-能與[Fe（CN）?]?發(fā)生離子交換產(chǎn)生吸附效果，并生成Al[FeMg（CN）?];LDO對(duì)[Fe（CN）?]4的吸附作用源于其“記憶效應(yīng)”，LDH層間CO3-占比越高，相應(yīng)LDO的吸附容量越大。

關(guān)鍵詞：鎂鋁層狀雙（氫）氧化物；插層陰離子；亞鐵氰離子；選擇性；吸附機(jī)理；廢水處理中圖分類(lèi)號(hào)：TD926.4文章編號(hào)：1001-1277（2025）01-0100-08

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A doi：10.11792/hj20250116

引言

在氰化提金過(guò)程中，由于金礦石中存在大量黃鐵礦、磁黃鐵礦、砷黃鐵礦等伴生礦，氰化廢水中通常含有大量鐵氰離子1。氰化物具有極強(qiáng)的毒性，含氰廢水一旦進(jìn)入自然水體，便會(huì)對(duì)動(dòng)物及水生生物產(chǎn)生負(fù)面影響。因此，國(guó)標(biāo)對(duì)含氰廢水的排放有嚴(yán)格規(guī)定。GB 8978—1996 《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》規(guī)定，企業(yè)排放廢水中總氰化合物質(zhì)量濃度分別為0.5 mg/L（一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)、二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)）和1.0 mg/L（三級(jí)標(biāo)準(zhǔn)）。

處理低濃度含氰廢水時(shí)，深度氧化法和吸附法是常用的方法。許多學(xué)者將紫外光與臭氧[21、過(guò)氧化氫[3）、過(guò)硫酸鹽（4）等氧化劑聯(lián)用，并輔以TiO2（5）、沸石[2）等光催化劑降解鐵氰絡(luò)合物，可將總氰化合物質(zhì)量濃度降至0.2 mg/L以下。但是，由于紫外燈的發(fā)光效率低、能耗高、壽命及光程短等缺陷，使得其難以應(yīng)用于工業(yè)生產(chǎn)中。也有許多學(xué)者研究了活性炭、A120，6、黏土礦物[7、活化的赤泥[8、高爐污泥[9、針鐵礦[10等吸附劑對(duì)鐵氰離子的去除性能，但吸附容量均較低。近些年，有學(xué)者不斷提出新型吸附劑用于鐵氰離子的吸附去除。其中，CHEN等[11制備了一種新型季銨鹽功能化Zr\"金屬有機(jī)樹(shù)脂，成功去除了溶液中的亞鐵氰離子（[Fe（CN），]）。 ZHANG等2制備了一種季銨鹽功能化金屬有機(jī)骨架（MOFs）材料去除[Fe（CN）。]，其去除率大于98%。這些新型吸附劑具有較高的吸附容量和較快的吸附速率，但往往制備流程復(fù)雜，仍處于實(shí)驗(yàn)室研究階段。

層狀雙金屬氫氧化物（LDHs）具有獨(dú)特層狀結(jié)構(gòu)，組成板層的陽(yáng)離子可以被其他半徑相似的金屬離子所取代，層間的陰離子也可以與其他陰離子交換3。因此，LDHs具有靈活可調(diào)的空間結(jié)構(gòu)和陰離子交換能力。LDOs是LDHs的焙燒產(chǎn)物，其具有“記憶效應(yīng)”，在水溶液中可以吸附陰離子而恢復(fù)成原有的層狀結(jié)構(gòu)415。相比于LDHs，LDOs具有金屬溶解少、pH適應(yīng)范圍廣、吸附能力強(qiáng)的優(yōu)點(diǎn)。近些年，隨著水處理技術(shù)的發(fā)展，傳統(tǒng)吸附材料成本高、選擇性低、再生復(fù)雜、循環(huán)利用性能低等缺點(diǎn)逐漸凸顯出來(lái)，而LDHs和LDOs由于其可持續(xù)性、低成本，在重金屬陰離子的吸附方面具有極大優(yōu)勢(shì)6

本文采用共沉淀法制備了不同CI及CO插層濃度的MgAl—LDH，并以亞鐵氰化鉀為污染物，探究了吸附劑對(duì)溶液中[Fe（CN）。]的吸附性能，以及其焙燒產(chǎn)物MgAl—LDO對(duì)[Fe（CN）。]的吸附性能；確定了在高濃度SO及SCNˉ溶液中，吸附劑對(duì)[Fe（CN）。]的選擇性吸附。最后，探明了吸附劑的吸附機(jī)理。

1試驗(yàn)部分

1.1試驗(yàn)原料

氯化鎂（MgCl?·6H?O）、氯化鋁（AlCl?·6H?O）、碳酸鈉（Na?CO?）、氫氧化鈉（NaOH）、亞鐵氰化（K?[Fe（CN）?]·3H?O）、硫酸鈉（Na?SO?）、硫氰酸鈉（NaSCN）等分析純?cè)噭┚少?gòu)自國(guó)藥集團(tuán)。試驗(yàn)用水均為去離子水。

1.2吸附劑制備

MgAl-LDH制備：稱(chēng)取30.4 g MgCl?·6H?O和12.1g AlCl?·6H?O溶于200mL去離子水中，為溶液A;稱(chēng)取18.0g NaOH溶于200 mL去離子水中，為溶液B。將溶液A逐滴加入溶液B中，攪拌30 min，在90℃靜置8h后離心進(jìn)行固液分離，并將所得固體用去離子水洗滌至洗滌液呈中性。此后，所得固體在干燥箱中于90℃烘干，研磨，備用。

MgAl-CO3--LDH制備：稱(chēng)取18.0g NaOH與2.6g Na?CO?溶于200mL去離子水中，為溶液C。制備過(guò)程與MgAl-LDH制備相同，僅將溶液B替換為溶液C。

MgAl-LDO及MgAl-CO3--LDO制備：分別將MgAl-LDH及MgAl-CO3--LDH樣品在馬弗爐中于400℃焙燒3h。

1.3吸附試驗(yàn)

除特殊說(shuō)明外，以亞鐵氰化鉀為原料配制總氰根離子質(zhì)量濃度為100 mg/L的溶液進(jìn)行吸附試驗(yàn)，現(xiàn)配現(xiàn)用。吸附試驗(yàn)在恒溫水浴振蕩器中進(jìn)行，吸附劑添加量為0.5g/L，反應(yīng)溫度為25℃，以0.1 mol/L稀鹽酸溶液和0.1 mol/L氫氧化鈉溶液調(diào)節(jié)溶液pH，pH計(jì)監(jiān)測(cè)反應(yīng)過(guò)程中的pH變化。

1.4分析方法

溶液中總氰根離子的測(cè)定采用硝酸銀滴定法。吸附試驗(yàn)后，溶液采用0.45μm濾膜過(guò)濾后取樣10mL進(jìn)行蒸餾操作。接收液以試銀靈為指示劑、硝酸銀溶液為滴定劑檢測(cè)溶液中亞鐵氰離子。采用D8 Advance X射線衍射儀（Bruker，XRD）分析吸附前后物料的物相；采用Nicolet iS10紅外光譜儀（Thermo Fisher）分析吸附前后物料的官能團(tuán)；采用Escalab 250Xi光電子能譜儀（Thermo Fisher，XPS）分析物料表面元素價(jià)態(tài)分布。

2結(jié)果與討論

2.1吸附劑的表征

吸附劑的XRD譜圖見(jiàn)圖1。從圖1可以看出：無(wú)論在制備時(shí)是否添加碳酸鈉，反應(yīng)所制備樣品的XRD譜圖均與（Mg?833Alo.67）（OH）?（CO?）?.083（H?O）a?5相符合。但是，經(jīng)過(guò)對(duì)樣體d（003）的計(jì)算，可知MgAl-LDH的層間距為0.795 nm，MgAl-CO3--LDH的層間距為0.779 nm，二者均比碳酸鹽型LDH的層間距大，表明二者層間均含有Cl-作為插層陰離子，且MgAl-LDH層間的Cl-含量更高[17]。這是因?yàn)镃O3的插層能力強(qiáng)于Cl-，當(dāng)初始?jí)A溶液中不含有CO3-時(shí)，溶液會(huì)吸收空氣中的CO?形成碳酸鹽插層的LDH，然而吸收的CO?濃度有限，層中還有部分Cl-作為插層陰離子。當(dāng)初始溶液中含有CO3-時(shí)，層中插層的Cl-濃度隨之減少，層間距也變小。2種LDH經(jīng)400℃焙燒3h后，主要物相均為MgO和Al?O?。此外，焙燒后的樣品中還含有原本LDH的特征峰（003）、（006）和（012），且MgAl-LDO更為明顯，這是由于插層中的Cl-在焙燒后仍然存在于樣品中，保留了部分LDH的結(jié)構(gòu)。

2.2吸附性能

2.2.1吸附容量

不同條件下制備的吸附劑對(duì)亞鐵氰離子的吸附效果見(jiàn)圖2。從圖2可以看出：未焙燒過(guò)的LDH對(duì)亞鐵氰離子的吸附速度較快，可在20 min內(nèi)達(dá)到吸附平衡；而焙燒過(guò)的LDO具有較高的吸附容量，但其吸附速率較慢。這與許多文獻(xiàn)中的描述類(lèi)似，LDH作為吸附劑的一大優(yōu)勢(shì)就是吸附速度快[18]。而LDO由于焙燒破壞了水滑石原有的層狀結(jié)構(gòu)，其因“記憶效應(yīng)”再吸附污染物并逐漸恢復(fù)層狀結(jié)構(gòu)的速度相對(duì)緩慢[19]。此外，對(duì)于2種LDH，制備時(shí)溶液中不加入碳酸鈉的MgAl-LDH吸附容量較大，為67.4 mg/g;而加入碳酸鈉的MgAl-CO?-LDH吸附容量較小，為28.8 mg/g。焙燒后所得吸附劑的情形相反，MgAl-CO3--LDO的吸附容量最高為154.8 mg/g。這是由于MgAl-CO3--LDH中插層的CO3-比例較高，而CO3-在層間比較穩(wěn)定，不易于亞鐵氰離子交換，因此吸附效果較弱；而正是由于CO3-比例較高，才使得焙燒過(guò)的LDO能夠吸附大量的亞鐵氰離子以恢復(fù)原本的層狀結(jié)構(gòu)，獲得較高的吸附容量。

2.2.2吸附動(dòng)力學(xué)

對(duì)吸附過(guò)程中的數(shù)據(jù)按式（1）和式（2）分別進(jìn)行了擬一級(jí)和擬二級(jí)模型擬合，擬合參數(shù)見(jiàn)表1。從表1可以看出：2種模型都能較好地?cái)M合試驗(yàn)數(shù)據(jù)，但擬二級(jí)模型（見(jiàn)圖2）更加吻合，這表明化學(xué)吸附過(guò)程決定了亞鐵氰離子的吸附速率[20]。

式中：q，為反應(yīng)過(guò)程中的總氰根離子吸附量（mg/g）;qe和q?為2種模型理論吸附量（mg/g）;k?和k?分別為2種模型的速率常數(shù)（min-1）和（g/mg/min）;t為反應(yīng)時(shí)間（min）。

2.2.3吸附等溫線

吸附劑對(duì)溶液中總氰根離子的吸附等溫線見(jiàn)圖3，分別對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行了Langmuir模型（見(jiàn)式（3））和Freundlich模型（見(jiàn)式（4））擬合，擬合參數(shù)見(jiàn)表2。從擬合結(jié)果來(lái)看，相比于Langmuir模型，F(xiàn)reundlich模型（見(jiàn)圖3）擬合更好，且1/np均小于1，表明吸附很容易發(fā)生[21]。此外，F(xiàn)reundlich模型預(yù)測(cè)MgAl-LDH、MgAl-CO3--LDH、MgAl-LDO、MgAl-CO3--LDO4種吸附劑的最大吸附容量分別為124.0 mg/g、32.86 mg/g、134.23 mg/g及234.4 mg/g。

式中：p。為平衡時(shí)溶液中總氰根離子質(zhì)量濃度（mg/L）;K?為L(zhǎng)angmuir常數(shù)（L/mg）;q為理論吸附量（mg/g）;po為初始總氰根離子質(zhì)量濃度（mg/L）;Kp和np為Freundlich常數(shù)（（mg/g）/（mg/L）\"）。

2.2.4初始pH的影響

溶液初始pH對(duì)吸附劑的表面電荷有顯著影響，可以控制吸附劑與吸附質(zhì)之間的靜電相互作用。初始pH對(duì)吸附反應(yīng)的影響見(jiàn)圖4。從圖4-a）可以看出：在試驗(yàn)pH范圍內(nèi)，隨著溶液初始pH的逐漸升高，2種吸附劑的吸附容量變化不大，只有微小的上下浮動(dòng)，表明初始pH不影響吸附劑對(duì)溶液中亞鐵氰離子的吸附過(guò)程。反應(yīng)后溶液的pH均有所上升，MgAl-CO3--LDO吸附后溶液pH值均為12左右。從pH移位法測(cè)得的2種吸附劑的零電荷點(diǎn)（見(jiàn)圖4-b））可以看出：MgAl-LDH和MgAl-CO?-LDO的零電荷點(diǎn)（pHpzc）分別為9.40和12.87。對(duì)于MgAl-CO3--LDO來(lái)說(shuō)，試驗(yàn)pH均小于其零電荷點(diǎn)，表明其在試驗(yàn)過(guò)程中表面均攜帶正電荷，這有利于亞鐵氰離子與吸附劑之間的靜電作用；對(duì)于MgAl-LDH來(lái)說(shuō)，隨著試驗(yàn)pH的升高，其表面先攜帶正電荷再攜帶負(fù)電荷，亞鐵氰離子與吸附劑之間的靜電作用從相互吸引逐漸變?yōu)橄嗷ヅ懦?。然而?種吸附劑的吸附效果均與初始pH無(wú)關(guān)，表明吸附機(jī)理不是吸附劑和亞鐵氰離子間的靜電作用。

2.2.5共存離子的影響

工業(yè)含氰廢水往往含有較高濃度的SO2及SCN-，還含有部分Cl-，因此檢驗(yàn)吸附材料在高無(wú)機(jī)鹽濃度溶液中的吸附性能具有十分重要的現(xiàn)實(shí)意義。共存離子質(zhì)量濃度對(duì)吸附容量的影響見(jiàn)圖5。從圖5可以看出：隨著雜質(zhì)離子質(zhì)量濃度的增加，2種吸附劑的吸附容量均有所降低，但由于MgAl-CO3-LDO本身具有較好的吸附性能，在SCN-質(zhì)量濃度為10g/L時(shí)，其吸附容量仍然達(dá)70 mg/g。Cl-、SO2及SCN-對(duì)2種吸附劑吸附性能的影響程度為SCN-gt;SO2-gt;Cl-。其中，SO2-比Cl-更容易插層進(jìn)入LDH中，這與文獻(xiàn)[22]研究結(jié)果一致。試驗(yàn)結(jié)果還表明，SCN-插層的離子交換常數(shù)大于SO2。MgAl-CO3--LDO添加量對(duì)亞鐵氰離子吸附率的影響見(jiàn)圖6。從圖6可以看出：當(dāng)溶液中只有亞鐵氰離子，吸附劑添加量為2 g/L時(shí)，可實(shí)現(xiàn)溶液中亞鐵氰離子的完全吸附；當(dāng)溶液中含有10 g/L SO2-或SCN-，吸附劑添加量為8g/L時(shí)，亞鐵氰離子吸附率分別為87%及90%;當(dāng)溶液中同時(shí)含有10 g/L SO2-、SCN-，吸附劑添加量為8g/L時(shí)，亞鐵氰離子吸附率為50%。這表明，在高濃度鹽溶液中，MgAl-CO？--LDO仍然能夠?qū)崿F(xiàn)亞鐵氰離子的選擇性吸附。

2.3吸附機(jī)理分析

2.3.1 XRD分析

4種吸附劑吸附亞鐵氰離子后的XRD譜圖見(jiàn)圖7。從圖7可以看出：MgAl-CO3-LDH-[Fe（CN）?]?的XRD譜圖基本不變，維持原有的LDH結(jié)構(gòu)。d（003）由0.779 nm降至0.773 nm，層間距的變化說(shuō)明[Fe（CN）?]?-進(jìn)入了MgAl-CO3-LDH層中間，可能是由于[Fe（CN）?]?與MgAl-CO3--LDH中殘余的少量Cl-發(fā)生了離子交換，這與MgAl-CO3-LDH微弱的吸附效果相吻合[23]。MgAl-LDH在原有11.15°處的LDH特征峰強(qiáng)度有所減弱，在20為7.89°、15.81°處增加了2個(gè)屬于Al[FeMg（CN）?]的特征峰。該物質(zhì)為Mga?41Alo?s?（OH）?（Fe（CN）?）?.067（CO?）?00（H?O）1.05，其結(jié)構(gòu)與LDH類(lèi)似，d（003）為1.118 nm[24-25]。在23.80°、34.51°、38.91°、60.50°及61.21°處的峰強(qiáng)度有所增加，這是由于這些位置也是Al[FeMg（CN）?]特征峰的所在處。MgAl-LDO和MgAl-CO3--LDO在吸附[Fe（CN）?]?后，由于“記憶效應(yīng)”，均從原本的混合鎂鋁氧化物恢復(fù)了LDH的結(jié)構(gòu)，并在11.15°、22.41°及33.78°處出現(xiàn)了LDH的特征峰。同時(shí)，在7.89°、15.81°處出現(xiàn)了屬于Al[FeMg（CN）?]的特征峰。Al[FeMg（CN）?]的生成表明，[Fe（CN）?]4進(jìn)入了LDO的層間。

2.3.2紅外光譜分析

LDH和LDO吸附前后的紅外光譜圖見(jiàn)圖8。從圖8可以看出：在3476 cm?1的寬不對(duì)稱(chēng)峰是0—H的伸縮振動(dòng)峰，屬于樣品的層間或表面吸附的水分子振動(dòng)。1643 cm1的峰為水分子的彎曲振動(dòng)[26]。500～1000cm?1的峰為金屬氧化物中M—0、0—M—0或M—0—M（M為Al、Mg）的晶格振動(dòng)峰[20]。LDH在1384 cm?1的峰為C=0（或CO3）的特征峰[27]。焙燒后的LDO中CO3-的特征峰由1383cm-1移至1437 cm?1，吸附[Fe（CN）?]4后又變?yōu)?383 cm?1，這可能是由于經(jīng)過(guò)焙燒后的LDO中含有的CO3減少，重新進(jìn)入水溶液后，吸附了部分水溶液中溶解的CO?，使得吸附后的樣品中C=0特征峰強(qiáng)度增強(qiáng)。此外，在原有吸收峰的基礎(chǔ)上，吸附[Fe（CN）?]4-后的吸附劑均在2037 cm-1處增加了新的吸收峰。從K?[Fe（CN）?]·3H?O的紅外光譜圖上看，該峰是C=N的特征峰。其中，MgAl-CO3-LDH-[Fe（CN）?]4在此處的峰較弱，表明其對(duì)[Fe（CN）?]?也具有吸附作用，與XRD分析中層間距的改變相符合。

2.3.3 XPS分析

MgAl-LDH及MgAl-CO3--LDO吸附前后的XPS譜圖見(jiàn)圖9。

從全譜圖（見(jiàn)圖9-a））可以看出：MgAl-LDH及MgAl-CO3--LDO的表面均含有Mg、Al、C、0及Cl。MgAl-LDH中Cl元素的峰更加明顯，這是由于其插層中Cl-含量更高，與XRD層間距分析結(jié)果相符。吸附后的譜圖增加了Fe及N的吸收峰，表明[Fe（CN）?]4被成功吸附到吸附劑上。從吸附后樣品表面Fe元素的精細(xì)譜圖（見(jiàn)圖9-b））可以看出：Fe 2p，?和Fe 2p?2間距分別為12.80 eV和12.76 eV。文獻(xiàn)[28]指出，[Fe（CN）?]3-的Fe 2p軌道間距為12.80 eV，[Fe（CN）?]的軌道間距為13.50 eV，這表明在吸附劑表面的鐵以[Fe（CN）?]3-形式存在，這是由于[Fe（CN）?]4-在空氣中易被氧化為[Fe（CN）?]3-。從吸附前后Cl元素的精細(xì)譜圖（見(jiàn)圖9-c））可以看出：吸附前的吸附劑表面均具有Cl元素，且MgAl-LDH中Cl元素的譜形更加清晰，表明其含有的Cl元素更多。吸附后樣品表面Cl元素的峰幾乎消失，表明在吸附過(guò)程中吸附劑中所有的Cl-均與亞鐵氰離子進(jìn)行了交換，即吸附劑以離子交換的方式對(duì)亞鐵氰離子進(jìn)行吸附。從吸附前后吸附劑表面C元素的精細(xì)譜圖（見(jiàn)圖9-d））可以看出：286.0 eV左右的峰為CO3的特征峰[17]。MgAl-LDH表面有此峰是制備時(shí)溶液中CO?插入層間導(dǎo)致的，吸附后的吸附劑表面仍有此峰，表明CO3不與[Fe（CN）?]-發(fā)生離子交換。焙燒后的吸附劑MgAl-CO3--LDO表面無(wú)此峰，表明焙燒過(guò)程中，層間的CO3-已全部以CO?形式揮發(fā)。吸附后的吸附劑表面又檢測(cè)出CO2-的特征峰，表明溶液中的CO?又重新插入LDH層間。由此可知，MgAl-LDH對(duì)[Fe（CN）?]?-的吸附機(jī)理為層間Cl-與[Fe（CN）?]?的相互交換，MgAl-CO--LDO的吸附機(jī)理則基于其“記憶效應(yīng)”。

3結(jié)論

本文開(kāi)展了MgAl-LDH的制備及其焙燒產(chǎn)物L(fēng)DO對(duì)溶液中[Fe（CN）?]?-吸附性能的研究，得出以下結(jié)論：

1）研究制備的MgAl-LDH、MgAl-CO3--LDH、MgAl-LDO、MgAl-CO3-LDO 4種吸附劑的最大吸附容量分別為124.0 mg/g、32.86 mg/g、134.23 mg/g及234.4 mg/g。

2）吸附過(guò)程的動(dòng)力學(xué)與Freundlich模型較為符合，為化學(xué)吸附過(guò)程。

3）常見(jiàn)雜質(zhì)離子對(duì)吸附劑吸附性能的影響順序?yàn)镾CN?gt;SO?2-gt;Cl-。

4）LDH層間的Cl-可與[Fe（CN）?]4-發(fā)生離子交換生成Al[FeMg（CN）?]，LDO由于“記憶效應(yīng)”可吸附[Fe（CN）?]?-生成Al[FeMg（CN）?]。

5）研究重點(diǎn)探究了高鹽水溶液中[Fe（CN）?]4的去除性能，可為含氰廢水的處理提供參考。

[參考文獻(xiàn)]

[1]ANNING C，WANG JX，CHEN P，et al.Determination and detoxifi-cation of cyanide in gold mine tailings：A review[J].Waste Manage-ment and Research，2019，37（11）：1117-1126.

[2]HANELA S，DURANJ，JACOBO S.Removal of iron-cyanide complexes from wastewaters by combined UV-ozone and modified zeolite treatment[J].Jourmal of Environmental Chemical Engineering，2015，3（3）：1794-1801.

[3]OZCAN E，GOK Z，YEL E.Photo/photochemical oxidation of cyanide and metal-cyanide complexes：Ultraviolet A versus ultraviolet C[J].Environmental Technology，2012，33（16）：1913-1925.

[4]IBARGUEN-LOPEZ H，LOPEZ-BALANTA B，BETANCOURT-BUITRAGO L，et al.Degradation of hexacyanoferrate（Ⅲ）ion by the coupling of the ultraviolet light and the activation of persulfate at basic pH[J].Jourmal of Environmental Chemical Engineering，2021，9（5）：106233.

[5]VAN GREKEN R，AGUADO J，LOPFZ-MUNOZ M J，et al.Photocatalytic degradation of iron-cyanocomplexes by TiO?based catalysts[J].Applied Catalysis B：Environmental，2004，55（3）：201-211.

[6]BUSHEYJT，DZOMBAK DA.Ferrocyanide adsorption on aluminum oxides[J].Journal of Colloid and Interface Science，2004，272（1）：46-51.

[7]KANG DH，SCHWABAP，JOHNSTON CT，et al.Adsorption of iron cyanide complexes onto clay minerals，manganese oxide，and soil[J].Journal of Environmental Science and Health，Part A，2010，45（11）：1391-1396.

[8]DEIHIMIN，IRANNAJAD M，REZAI B.Equilibrium and kinetic studies of ferricyanide adsorption from aqueous solution by activa-ted red mud[J].Journal of Environmental Management，2018，227：277-285.

[9]RENNERTT，MANSFELDT T.Sorption and desorption of iron-cyanide complexes in deposited blast furnace sludge[J].Water Research，2002，36（19）：4877-4883.

[10]RENNERT T，MANSFELDT T.Sorption of iron-cyanide complexes on goethite in the presence of sulfate and desorption with phosphate and chloride[J].Journal of Environmental Quality，2002，31（3）：745-751.

[11]CHEN MH，LISL，JIN C，et al.Removal of metal-cyanide complexes and recovery of Pt（Ⅱ）and Pd（Ⅱ）from wastewater using an alkali-tolerant metal-organic resin[J].Journal of"Hazardous Materials，2021，406：124315.

[12]ZHANG Q，CHEN MH，ZHONGLJ，et al.Highly effective removal of metal cyanide complexes and recovery of palladium using quater-nary-ammonium-functionalized MOFs[J].Molecules，2018，23（8）：2086.

[13]FENG X，LONG R，WANG L，et al.A review on heavy metal ions adsorption from water by layered double hydroxide and its compo-sites[J].Separation and Purification Technology，2022，284：120099

[14]WU H，LIUXZ，WEN J，et al.Rare-earth oxides modified Mg-Al layered double oxides for the enhanced adsorption-photocatalytic activity[J].Colloids and Surfaces A-Physicochemical and Engi-neering Aspects，2021，610：125933.

[15]XIE ZH，HE CS，PEI DN，et al.Efficient degradation of micropol-lutants in CoCaAl-LDO/peracetic acid（PAA）system：An organic radical dominant degradation process[J].Journal of Hazardous Materials，2023，452：131286.

[16]DONGYC，KONGXR，LUOXS，et al.Adsorptive removal of heavy metal anions from water by layered double hydroxide：A review[J].Chemosphere，2022，303：134685.

[17]HUANGPP，CAOCY，WEI F，et al.MgAl layered double hydroxides with chloride and carbonate ions as interlayer anions for removal of arsenic and fluoride ions in water[J].RSC Advances，2015，5（14）：10412-10417.

[18]CHEN Y，GEORGI A，ZHANGWY，et al.Mechanistic insights into fast adsorption of perfluoroalkyl substances on carbonate-layered double hydroxides[J].Journal of Hazardous Materials，2021，408：124815.

[19]LIYJ，GAOBY，WU T，et al.Adsorption kinetics for removal of thiocyanate from aqueous solution by calcined hydrotalcite[J].Colloids and Surfaces A-Physicochemical and Engineering Aspects，2008，325（12）：38-43.

[20]NGUYEN TH，TRANHN，NGUYENTV，et al.Single-step removal of arsenite ions from water through oxidation-coupled adsorption using Mn/Mg/Fe layered double hydroxide as catalyst and adsor-bent[J].Chemosphere，2022，295：133370.

[21]WANGXY，WULJ，HUANGYC，et al.Efficient removal and selective recovery of phosphorus by calcined La-doped layered double hydroxides[J].Journal of Water Process Engineering，2022，47：102722.

[22]ABDELLAOUI K，PAVLOVICI，BOUHENT M，et al.A comparative study of the amaranth azo dye adsorption/desorption from aqueous solutions by layered double hydroxides[J].Applied Clay Science，2017，143：142-150.

[23]ZHOU YH，LIU Z，BOAX，et al.Simultaneous removal of cationic and anionic heavy metal contaminants from electroplating effluent by hydrotalcite adsorbent with disulfide（S2-）intercalation[J].Journal of Hazardous Materials，2020，382：121111.

[24]MIYATA S，HIROSE T.Adsorption of N?，O?，CO?and H?on hydro-talcite-like system：Mg2+-Al3+-Fe（CN）?[J].Clays and Clay Minerals，1978，26（6）：441-447.

[25]FROST RL，MUSUMECIA W，BOUZAID J，et al.Intercalation of hydrotalcites with hexacyanoferrate（Ⅱ）and（Ⅲ）-a thermo-Raman spectroscopic study[J].Journal of Solid State Chemistry，2005，178（6）：1940-1948.

[26]YANG K，YAN LG，YANGYM，et al.Adsorptive removal of phos-phate by Mg-Al and Zn-Al layered double hydroxides：Kinetics，isotherms and mechanisms[J].Separation and Purification

Technology，2014，124：36-42.

[27]MENG ZL，F(xiàn)AN JX，CUIXY，et al.Removal of perchlorate from aqueous solution using quatermary ammonium modified magnetic Mg/Al-layered double hydroxide[J].Colloids and Surfaces A-Physico-chemical and Engineering Aspects，2022，647：129111.

[28]OKU M.Kinetics of photoreduction of Fe（Ⅲ）in solid solution K?（Fe，M）（CN）?（where M is Cr，Co）during XPS measure-ment[J].Joumal of Electron Spectroscopy and Related Phenomena，1994，67（3）：401-407.

Study on the adsorption performance of MgAl layered double（hydro）oxides for ferrocyanide ions

Wang Xiaoge1，Wu Bing2，Li Binchuan1，Liu Yafang3，Chen Jianshe'，Meng Weifen3，Han Qing'

（1.School of Metallurgy，Northeastern University;2.Sanmenxia Polytechnic;3.Sanmenxia Nonferrous Metals Technology Development Center）

Abstract：This study investigates the removal of ferrocyanide ions（[Fe（CN）?]?）from aqueous solutions using MgAl layered double（hydro）oxides（MgAl-LDH）and their roasting products（MgAl-LDO）.MgAl-LDH with different concentrations of CO3and Cl-intercalates were synthesized by co-precipitation，and various MgAl-LDO were prepared by roasting.The adsorption performance of LDH and LDO for[Fe（CN）?]?was explored.The results show that LDH exhibits a rapid adsorption rate，achieving equilibrium within 20 min.LDO has a higher adsorption capacity，reaching a maximum of 234.4 mg/g.The adsorption is effective at pH values between 7 and 12.The adsorbent also demonstrates selective adsorption of[Fe（CN）?]?in solutions containing high concentrations of SO2and SCN-.Mechanism analysis indicates that in LDH intercalated anions，only Cl-can exchange with[Fe（CN）?]?-，leading to adsorption and forming Al[FeMg（CN）?].The adsorption of[Fe（CN）?]?by LDO is attributed to its\"memory effect\"with higher CO2content in LDH layers corresponding to greater adsorption capacity of LDO.

Keywords：MgAl layered double（hydro）oxides;intercalated anion;ferrocyanide ion;selectivity;adsorption"echanism;wastewater treatment